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氨氮废水处理

氨氮废水处理
氨氮废水处理

高浓度氨氮废水处理

过量氨氮排入水体将导致水体富营养化,降低水体观赏价值,并且被氧化生成的硝酸盐和亚硝酸盐还会影响水生生物甚至人类的健康。因此,废水脱氮处理受到人们的广泛关注。目前,主要的脱氮方法有生物硝化反硝化、折点加氯、气提吹脱和离子交换法等。消化污泥脱水液、垃圾渗滤液、催化剂生产厂废水、肉类加工废水和合成氨化工废水等含有极高浓度的氨氮(500 mg/L以上,甚至达到几千mg/L),以上方法会由于游离氨氮的生物抑制作用或者成本等原因而使其应用受到限制。高浓度氨氮废水的处理方法可以分为物化法、生化联合法和新型生物脱氮法。

1 物化法

1.1 吹脱法

在碱性条件下,利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系进行分离的一种方法。一般认为吹脱效率与温度、pH、气液比有关。

王文斌等[1]对吹脱法去除垃圾渗滤液中的氨氮进行了研究,控制吹脱效率高低的关键因素是温度、气液比和pH。在水温大于25 ℃,气液比控制在3500左右,渗滤液pH控制在10.5左右,对于氨氮浓度高达2000~4000 mg/L的垃圾渗滤液,去除率可达到90%以上。吹脱法在低温时氨氮去除效率不高。

王有乐等[2]采用超声波吹脱技术对化肥厂高浓度氨氮废水(例

如882 mg/L)进行了处理试验。最佳工艺条件为pH=11,超声吹脱时间为40 min,气水比为l000:1试验结果表明,废水采用超声波辐射以后,氨氮的吹脱效果明显增加,与传统吹脱技术相比,氨氮的去除率增加了17%~164%,在90%以上,吹脱后氨氮在100 mg/L 以内。

为了以较低的代价将pH调节至碱性,需要向废水中投加一定量的氢氧化钙,但容易生水垢。同时,为了防止吹脱出的氨氮造成二次污染,需要在吹脱塔后设置氨氮吸收装置。

Izzet等[3]在处理经UASB预处理的垃圾渗滤液(2240 mg/L)时发现在pH=11.5,反应时间为24 h,仅以120 r/min的速度梯度进行机械搅拌,氨氮去除率便可达95%。而在pH=12时通过曝气脱氨氮,在第17小时pH开始下降,氨氮去除率仅为85%。据此认为,吹脱法脱氮的主要机理应该是机械搅拌而不是空气扩散搅拌。

1.2 沸石脱氨法

利用沸石中的阳离子与废水中的NH4+进行交换以达到脱氮的目的。沸石一般被用于处理低浓度含氨废水或含微量重金属的废水。然而,蒋建国等[4]探讨了沸石吸附法去除垃圾渗滤液中氨氮的效果及可行性。小试研究结果表明,每克沸石具有吸附15.5 mg氨氮的极限潜力,当沸石粒径为30~16目时,氨氮去除率达到了78.5%,且在吸附时间、投加量及沸石粒径相同的情况下,进水氨氮浓度越大,吸附速率越大,沸石作为吸附剂去除渗滤液中的氨氮是可行的。

Milan等[5]用沸石离子交换法处理经厌氧消化过的猪肥废水时

发现Na-Zeo、Mg-Zeo、Ca-Zeo、k-Zeo中Na-Zeo沸石效果最好,其次是Ca-Zeo。增加离子交换床的高度可以提高氨氮去除率,综合考虑经济原因和水力条件,床高18 cm(H/D=4),相对流量小于7.8BV/h 是比较适合的尺寸。离子交换法受悬浮物浓度的影响较大。

应用沸石脱氨法必须考虑沸石的再生问题,通常有再生液法和焚烧法。采用焚烧法时,产生的氨气必须进行处理。

1.3 膜分离技术

利用膜的选择透过性进行氨氮脱除的一种方法。这种方法操作方便,氨氮回收率高,无二次污染。蒋展鹏等[6]采用电渗析法和聚丙烯(PP)中空纤维膜法处理高浓度氨氮无机废水可取得良好的效果。电渗析法处理氨氮废水2000~3000 mg/L,去除率可在85%以上,同时可获得8.9%的浓氨水。此法工艺流程简单、不消耗药剂、运行过程中消耗的电量与废水中氨氮浓度成正比。PP中空纤维膜法脱氨效率>90%,回收的硫酸铵浓度在25%左右。运行中需加碱,加碱量与废水中氨氮浓度成正比。

乳化液膜是种以乳液形式存在的液膜具有选择透过性,可用于液-液分离。分离过程通常是以乳化液膜(例如煤油膜)为分离介质,在油膜两侧通过NH3的浓度差和扩散传递为推动力,使NH3进入膜内,从而达到分离的目的。用液膜法处理某湿法冶金厂总排放口废水(1000~1200 mgNH4+-N/L,pH为6~9)[7],当采用烷醇酰胺聚氧乙烯醚为表面活性剂用量为4%~6%,废水pH调至10~11,乳水比在1:8~1:12,油内比在0.8~1.5。硫酸质量分数为10%,废水中

氨氮去除率一次处理可达到97%以上。

1.4 MAP沉淀法

主要是利用以下化学反应:

Mg2 ++NH4++PO43-=MgNH4PO4

理论上讲以一定比例向含有高浓度氨氮的废水中投加磷盐和镁盐,当[Mg2 + ][NH4+][PO43 -]>2.5×10–13时可生成磷酸铵镁(MAP),除去废水中的氨氮。穆大纲等[8]采用向氨氮浓度较高的工业废水中投加MgCl2·6H2O和Na2HP04·12H20生成磷酸铵镁沉淀的方法,以去除其中的高浓度氨氮。结果表明,在pH为8.9l,Mg2+,NH4,P043-的摩尔比为 1.25:1:1,反应温度为25 ℃,反应时间为20 min,沉淀时间为20 min的条件下,氨氨质量浓度可由9500 mg/L 降低到460 mg/L,去除率达到95%以上。由于在多数废水中镁盐的含量相对于磷酸盐和氨氮会较低,尽管生成的磷酸铵镁可以做为农肥而抵消一部分成本,投加镁盐的费用仍成为限制这种方法推行的主要因素。海水取之不尽,并且其中含有大量的镁盐。Kumashiro等[9]以海水做为镁离子源试验研究了磷酸铵镁结晶过程。盐卤是制盐副产品,主要含MgCl2和其他无机化合物。Mg2+约为32 g/L为海水的27倍。Lee等[10]用MgCl2、海水、盐卤分别做为Mg2+源以磷酸铵镁结晶法处理养猪场废水,结果表明,pH是最重要的控制参数,当终点pH≈9.6时,反应在10 min内即可结束。由于废水中的N/P不平衡,与其他两种Mg2+源相比,盐卤的除磷效果相同而脱氮效果略差。

1.5 化学氧化法

利用强氧化剂将氨氮直接氧化成氮气进行脱除的一种方法。折点加氯是利用在水中的氨与氯反应生成氨气脱氨,这种方法还可以起到杀菌作用,但是产生的余氯会对鱼类有影响,故必须附设除余氯设施。在溴化物存在的情况下,臭氧与氨氮会发生如下类似折点加氯的反应:

Br-+O3+H+→HBrO+O2,

NH3+HBrO→NH2Br+H2O,

NH2Br+HBrO→NHBr2+H2O,

NH2Br+NHBr2→N2+3Br-+3H+。

Yang等[11]用一个有效容积32 L的连续曝气柱对合成废水(氨氮600 mg/L)进行试验研究,探讨Br/N、pH以及初始氨氮浓度对反应的影响,以确定去除最多的氨氮并形成最少的NO3-的最佳反应条件。发现NFR(出水NO3--N与进水氨氮之比)在对数坐标中与Br-/N 成线性相关关系,在Br-/N>0.4,氨氮负荷为3.6~4.0 kg/(m3·d)时,氨氮负荷降低则NFR降低。出水pH=6.0时,NFR和BrO--Br (有毒副产物)最少。BrO--Br可由Na2SO3定量分解,Na2SO3投加量可由ORP控制。

2 生化联合法

物化方法在处理高浓度氨氮废水时不会因为氨氮浓度过高而受到限制,但是不能将氨氮浓度降到足够低(如100 mg/L以下)。而生

物脱氮会因为高浓度游离氨或者亚硝酸盐氮而受到抑制。实际应用中采用生化联合的方法,在生物处理前先对含高浓度氨氮的废水进行物化处理。

卢平等[12]研究采用吹脱-缺氧-好氧工艺处理含高浓度氨氮垃圾渗滤液。结果表明,吹脱条件控制在pH=9 5、吹脱时间为12 h时,吹脱预处理可去除废水中60%以上的氨氮,再经缺氧-好氧生物处理后对氨氮(由1400 mg/L降至19.4 mg/L)和COD的去除率>90%。

Horan等[13]用生物活性炭流化床处理垃圾渗滤液(COD为800~2700 mg/L,氨氮为220~800 mg/L)。研究结果表明,在氨氮负荷0.71 kg/(m3·d)时,硝化去除率可达90%以上,COD去除率达70%,BOD 全部去除。Fikret等[14]以石灰絮凝沉淀+空气吹脱做为预处理手段提高渗滤液的可生化性,在随后的好氧生化处理池中加入吸附剂(粉末状活性炭和沸石),发现吸附剂在0~5 g/L时COD和氨氮的去除效率均随吸附剂浓度增加而提高。对于氨氮的去除效果沸石要优于活性炭。

膜-生物反应器技术(MBR)是将膜分离技术与传统的废水生物反应器有机组合形成的一种新型高效的污水处理系统。MBR处理效率高,出水可直接回用,设备少战地面积小,剩余污泥量少。其难点在于保持膜有较大的通量和防止膜的渗漏。李红岩等[15]利用一体化膜生物反应器进行了高浓度氨氮废水硝化特性研究。研究结果表明,当原水氨氮浓度为2000 mg/L、进水氨氦的容积负荷为2.0 kg/(m3·d)时,氨氮的去除率可达99%以上,系统比较稳定。反应器内活性污泥的

比硝化速率在半年的时间内基本稳定在0.36/d左右。

3 新型生物脱氮法

近年来国内外出现了一些全新的脱氮工艺,为高浓度氨氮废水的脱氮处理提供了新的途径。主要有短程硝化反硝化、好氧反硝化和厌氧氨氧化。

3.1 短程硝化反硝化

生物硝化反硝化是应用最广泛的脱氮方式。由于氨氮氧化过程中需要大量的氧气,曝气费用成为这种脱氮方式的主要开支。短程硝化反硝化(将氨氮氧化至亚硝酸盐氮即进行反硝化),不仅可以节省氨氧化需氧量而且可以节省反硝化所需炭源。Ruiza等[16]用合成废水(模拟含高浓度氨氮的工业废水)试验确定实现亚硝酸盐积累的最佳条件。要想实现亚硝酸盐积累,pH不是一个关键的控制参数,因为pH在6.45~8.95时,全部硝化生成硝酸盐,在pH<6.45或pH>8.95时发生硝化受抑,氨氮积累。当DO=0.7 mg/L时,可以实现65%的氨氮以亚硝酸盐的形式积累并且氨氮转化率在98%以上。DO<0.5 mg/L时发生氨氮积累,DO>1.7 mg/L时全部硝化生成硝酸盐。刘俊新等[17]对低碳氮比的高浓度氨氮废水采用亚硝玻型和硝酸型脱氮的效果进行了对比分析。试验结果表明,亚硝酸型脱氮可明显提高总氮去除效率,氨氮和硝态氮负荷可提高近1倍。此外,pH和氨氮浓度等因素对脱氮类型具有重要影响。

刘超翔等[18]短程硝化反硝化处理焦化废水的中试结果表明,进水COD、氨氮、TN 和酚的浓度分别为1201.6、510.4、540.1、110.4 mg/L时,出水COD、氨氮、TN和酚的平均浓度分别为197.1、14.2、181.5、0.4 mg/L,相应的去除率分别为83.6%、97.2%、66.4%、99.6%。与常规生物脱氮工艺相比,该工艺氨氮负荷高,在较低的C/N值条件下可使TN去除率提高。

3.2 厌氧氨氧化(ANAMMOX)和全程自养脱氮(CANON)

厌氧氨氧化是指在厌氧条件下氨氮以亚硝酸盐为电子受体直接被氧化成氮气的过程。ANAMMOX的生化反应式为:

NH4++NO2-→N2↑+2H2O

ANAMMOX菌是专性厌氧自养菌,因而非常适合处理含NO2-、低C/N的氨氮废水。与传统工艺相比,基于厌氧氨氧化的脱氮方式工艺流程简单,不需要外加有机炭源,防止二次污染,又很好的应用前景。厌氧氨氧化的应用主要有两种:CANON工艺和与中温亚硝化(SHARON)结合,构成SHARON-ANAMMOX联合工艺。

CANON工艺是在限氧的条件下,利用完全自养性微生物将氨氮和亚硝酸盐同时去除的一种方法,从反应形式上看,它是SHARON和ANAMMOX工艺的结合,在同一个反应器中进行。孟了等[19]发现深圳市下坪固体废弃物填埋场渗滤液处理厂,溶解氧控制在1 mg/L左右,进水氨氮<800 mg/L,氨氮负荷<0.46 kgNH4+/(m3·d)的条件下,可以利用SBR反应器实现CANON工艺,氨氮的去除率>95%,总氮的去除

率>90%。

Sliekers等[20]的研究表明ANAMMOX和CANON过程都可以在气提式反应器中运转良好,并且达到很高的氮转化速率。控制溶解氧在0.5mg/L左右,在气提式反应器中,ANAMMOX过程的脱氮速率达到8.9 kgN/(m3·d),而CANON过程可以达到1.5 kgN/(m3·d)。

3.3 好氧反硝化

传统脱氮理论认为,反硝化菌为兼性厌氧菌,其呼吸链在有氧条件下以氧气为终末电子受体在缺氧条件下以硝酸根为终末电子受体。所以若进行反硝化反应,必须在缺氧环境下。近年来,好氧反硝化现象不断被发现和报道,逐渐受到人们的关注。一些好氧反硝化菌已经被分离出来,有些可以同时进行好氧反硝化和异养硝化(如Robertson 等分离、筛选出的Tpantotropha.LMD82.5)。这样就可以在同一个反应器中实现真正意义上的同步硝化反硝化,简化了工艺流程,节省了能量。

贾剑晖等[21]用序批式反应器处理氨氮废水,试验结果验证了好氧反硝化的存在,好氧反硝化脱氮能力随混合液溶解氧浓度的提高而降低,当溶解氧浓度为0.5 mg/L时,总氮去除率可达到66.0%。

赵宗胜等[22]连续动态试验研究表明,对于高浓度氨氮渗滤液,普通活性污泥达的好氧反硝化工艺的总氮去除串可达10%以上。硝化反应速率随着溶解氧浓度的降低而下降;反硝化反应速率随着溶解氧浓度的降低而上升。硝化及反硝化的动力学分析表明,在溶解氧为

0.14 mg/L左右时会出现硝化速率和反硝化速率相等的同步硝化反硝化现象。其速率为4.7mg/(L·h),硝化反应KN=0.37 mg/L;反硝化反应KD=0.48 mg/L。

在反硝化过程中会产生N2O是一种温室气体,产生新的污染,其相关机制研究还不够深入,许多工艺仍在实验室阶段,需要进一步研究才能有效地应用于实际工程中。另外,还有诸如全程自养脱氮工艺、同步硝化反硝化等工艺仍处在试验研究阶段,都有很好的应用前景。

4 小结

虽然处理高浓度氨氮废水的处理方法有多种,但是目前还没有一种能够兼顾流程简单、投资省、技术成熟、控制方便以及无二次污染等各个方面。如何经济有效地处理高浓度氨氮废水仍是摆在环境工程工作者面前的一道难题,如何将新型高效的生物脱氮工艺投入实际应用以及简单实用的生化联合工艺应该成为今后研究工作的重点

渗滤液高浓度氨氮的问题

高浓度的氨氮是渗滤液的水质特征之一,根据填埋场的填埋方式和垃圾成分的不同,渗滤液氨氮浓度一般从数十至几千mg/L不等。随着填埋时间的延长,垃圾中的有机氮转化为无机氮,渗滤液的氨氮浓度有升高的趋势。

与城市污水相比,垃圾渗滤液的氨氮浓度高出数十至数百倍。一方面,由于高浓度的氨氮对生物处理系统有一定的抑制作用;另一方面,由于高浓度的氨氮造成渗滤液中的C/N比失调,生物脱氮难以进行,导致最终出水难以达标排放。

因此,在高氨氮浓度渗滤液处理工艺流程中,一般采用先氨吹脱,再进行生物处理的工艺流程。目前氨吹脱的主要形式有曝气池、吹脱塔和精馏塔。国内用得最多的是前两种形式,曝气池吹脱法由于气液接触面积小,吹脱效率低,不适用于高氨氮渗滤液的处理,采用吹脱塔的吹脱法虽然具有较高的去除效率,但具有投资运行成本高,脱氨尾气难以治理的缺点。以深圳下坪为例,氨吹脱部分的建设投资占总投资的30%左右,运行成本占总处理成本的70%以上。这主要是由于在运行过程中,吹脱前必须将渗滤液 pH调至11左右,吹脱后为了满足生化的需要,需将pH回调至中性,因此在运行过程中需加大量的酸碱调整pH,为了提供一定的气液接触面积,还需要风机提供足够的风量以满足一定的气液比,造成了渗滤液处理成本的偏高。

另外,空气吹脱法对于年平均气温较低的地区,存在低温条件下吹脱无法正常运行和冬季吹脱塔结冰的问题,在我国北方地区,其应用受到一定的限制。

废水生物化脱氮工艺

1. 氯化法

氯化法是通过投加足量氯气至废水中使NH3-N氧化成氮气,其主要反应式如下:

(1-6)

(1-7)

(1-8)

(1-9)

加氯反应需氯量(以Cl2计算)对NH3-N的重量比为7.6:1,为了保证反应完全进行,加氯应略过量,重量比在8:1~10:1[1]。虽然氯化法反应迅速完全,所需设备投资较少,但液氯的安全使用和贮存要求高,并且氯的耗量较高。与此同时,应防止氯与水中有机物反应生成有机氯化物,导致二次污染。因此,氯化法一般用于给水的处理,对于大水量高浓度NH3-N废水不适合。

2. 磷镁沉淀法

NH4+一般情况下不与阴离子生成沉淀,但它的某些复盐不溶于水,如MgNH4PO4(MAP)、MnNH4PO4、NiNH4PO4、ZnNH4PO4等。因此可以采用向含NH4+废水中加入Mg2+和PO43-,使之生成难溶复盐

MgNH4PO4(MAP)沉淀的方法将NH3-N去除[2]。该方法的优点是沉淀反应不受温度、水中毒素的限制,且可以处理高浓度NH3-N废水,设计和操作均很简单。但生成沉淀所需的药剂费用太高,所得的沉淀物缺少出路。

3. 离子交换法

离子交换法是借助于离子交换剂与废水中的离子进行交换而除去其中有害离子的方法[3]。离子交换剂有天然的和合成的两种,通常,在工业上仍采用廉价的天然离子交换剂—氟石进行脱氮处理。当含有NH4+废水以一定流速通过氟石交换柱时,NH4+被吸附除去。吸附一定容量的氟石可采用NaCl、HCl或NaOH溶液进行再生,并回收NH4+。但对于高浓度NH3-N废水,氟石再生频繁而造成操作困难,且再生所得稀释氨溶液不易进行回收利用,故成本较高。

4. 空气吹脱法

废水中的NH3-N通常以铵离子(NH4+)和游离氨(NH3)的状态保持平衡而存在的(NH4++OH-=NH3+H2O)。当pH为中性时,NH3-N主要以铵离子(NH4+)形式存在。当pH值为碱性时,NH3-N主要以游离氨(NH3)状态存在。吹脱法是在废水中加入碱,调节pH值至碱性,先将废水中的NH4+转化为NH3,然后通入蒸汽或空气进行解吸,将废水中的NH3转化为气相,从而将NH3-N从水中去除[4]。用吹脱法处理NH3-N 废水时,需要考虑游离氨排放总量应符合氨的大气排放标准,以免造成二次污染。

高浓度氨氮废水的短程硝化研究

1 试验装置、材料与方法

试验装置及工艺流程如图1所示。

废水经由进水泵从水箱中提升进入反应器底部,经反应后从出水口进到沉淀池中,沉淀后的上清液排走,污泥则经污泥泵回流进入反应器底部。空气通过气泵,经气体流量计控制气量后进入反应器。反应器置于恒温水浴[(35±1) ℃]中。试验中采用了pH在线控制,通过自动投加Na2CO3溶液将pH值控制在7.0~7.8。

CSTR反应器由有机玻璃加工而成,呈圆柱状,高45cm,内径为14cm,有效容积为6L。进水口位于反应器底部,曝气管从中部取样口(距底部19cm)进入反应器,出水口距反应器底部39cm。

原水的配制:在自来水中加入一定量的氯化铵作为基质,同时加入一定量的磷酸二氢钾和微量元素。

接种颗粒污泥取自北京红牛维他命饮料有限公司的曝气池(污泥的SS为14.2g/L,VSS为11.4g/L,VSS/SS=0.8)。在反应器中接种约2.5L污泥后的SS和VSS分别为6.3和4.7g/L。

分析时,COD测定:COD速测仪;pH值:pH计;SS和VSS:标准称重法;氨氮:纳氏试剂分光光度法;NO2--N和NO3--N:离子色谱法和N-(1-萘基)-乙二胺光度法;溶解氧:溶解氧仪。

2 试验结果

2.1 运行结果

根据反应器的运行情况,可将试验过程分为两个阶段:启动期(第1~23天)和提高负荷期(第24~141天)。在提高负荷期又可分为无回流阶段(第24~40天)、间歇回流阶段(第41~93天)和连续回流阶段(第94~141天)。

整个运行过程中进、出水氨氮浓度及出水NO2--N和NO3--N浓度的变化如图2所示。

从图2可以看出,在整个运行过程中多数情况下出水的氨氮浓度<800mg/L,而在第125~139天时则基本保持在50mg/L以下。此外,出水NO2--N浓度在第84天以前一直保持上升趋势,后期则由于受进水氨氮浓度下降的影响,也相应地有所下降,而出水中的NO3--N先是逐渐升高,然后再下降,到第26天时出水中的NO3--N浓度已经低于NO2--N浓度,NO2--N浓度与NO2--N、NO3--N浓度之和的比值达到了0.57,说明此时该反应器已成功实现了短程硝化。此后,NO3--N浓度一直在

持续下降,到第73天时已经检测不到NO3--N,在试验后期即使增加了污泥回流,出水中也没有检测到NO3--N,这表明反应器中几乎完全淘汰了硝化细菌。

氨氮去除率和容积负荷的变化如图3所示。

由图3可以看出,随着反应器运行时间的延长,容积负荷也逐渐提高,启动初期容积负荷仅为0.02kgNH3-N/(m3·d),到启动期结束时(第23天)达到了0.1kgNH3-N/(m3·d)左右;在第72~123天基本保持在0.6~0.8kgNH3-N/(m3·d);此后进一步提升负荷,最高时达到了1.4kgNH3-N/(m3·d)。从图3可以看出,氨氮去除率出现了4次较大的下降,分别出现在第37天、第68天、第86天以及第111~117天之间,其原因主要是反应器内污泥浓度的降低导致了生物活性

下降。

反应器内MLSS的变化如图4所示。

从图4可以看出,反应器内的MLSS波动较大。在反应器运行过程中污泥的增长量始终跟不上污泥的流失量,所以在没有污泥回流(第41天以前)的情况下,反应器中污泥浓度呈下降趋势,MLSS从接种时的6300mg/L一直降到了300mg/L。为保证反应器内具有足够的污泥量,在第41~93天改按人工间歇回流污泥的方式运行。反应器外排的污泥都被收集起来并加以培养,当反应器内的MLSS<1000mg/L 时再把这些污泥补充到反应器中以保证反应器内的污泥浓度。从第94天开始增加了沉淀池和污泥回流系统(如图1中虚线部分所示),反应器的运行改为连续污泥回流,所以从第41~141天反应器内平均MLSS基本维持在2000mg/L。

反应器内平均DO浓度变化见图5。

从图5可以看出,反应器中DO浓度主要控制在两个水平,即在第121天以前反应器内DO为1mg/L左右,从第122~141天则主要控制在2mg/L左右。

进、出水总氮的变化见图6。

由图6可以看出,在反应器运行的141d中进、出水总氮浓度始终存在一定的差异,这说明并非所有被氧化的氨氮都转化成了NO2--N。其相差部分可能是被用于合成新的细胞物质,但计算表明用于合成的氨氮非常少,仍有部分氨氮以其他方式消失了,由于反应器内DO浓度较低,消失的这部分氨氮有可能与其他氮素转化途径有关,比如好氧反硝化、由自养硝化细菌引起的反硝化或同时硝化反硝化(SND)等,

这些仍有待进一步证实。

2.2 污泥状况

反应器运行到第87天时从排泥中取样进行扫描电镜观察,发现泥中细菌数量较多(以短杆菌和球菌为主),但其表面似乎包裹着一层粘性物质。从细菌形态看,球菌可能是亚硝化球菌属(Nitrosococcus )的细菌,而杆菌则可能是亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)的细菌。

3 讨论

有、无污泥回流的运行试验结果均表明,泥龄的长短并不影响短程硝化的实现,即使在比1. 5d更长的泥龄条件下硝化细菌仍逐渐被淘汰出反应器,从而实现了NO2--N的稳定积累。在连续进行污泥回流的情况下仍能够稳定地实现短程硝化,表明该工艺有望进一步直接应用于处理低浓度氨氮废水中。

4 结论

①以自行配制的高氨氮废水为进水,以普通活性污泥为种泥,在温度为35℃、CST R反应器平均DO浓度为0.5~2.5mg/L、pH值为7~7.8的条件下连续运行,在无污泥回流的状况下从第26天开始出水中的NO2--N浓度超过了NO3--N浓度,成功地实现了短程硝化;

②反应器在增加间歇污泥回流的条件下运行,出水中NO3--N浓度仍一直呈下降趋势,约30d后出水中检测不出NO3--N;当反应器采用连续污泥回流的方式运行时,反应器出水中也一直检测不到NO3--N,

表明在泥龄较长的运行条件下也能够成功地实现短程硝化;

③反应器在进水氨氮容积负荷达到1.2kg/(m3·d)时,氨氮去除率仍保持在95%以上;

④扫描电镜的观察结果表明污泥中的细菌以短杆菌和球菌为主。

高浓度NH3-N废水的处理与综合利用

某炼油厂催化剂厂在生产过程中产生一定量的过程凝缩水,其中含有较多的氯化氨(13500mg/l)和硝酸氨(4700mg/l)它的排水量不大(55.4m3/h)但如不经任何处理,直接排入炼油厂排水系统,则将严重破坏曝气池的操作,影响污水处理构筑物的正常运行,使出水水质恶化。对这种高浓度无机NH3-N废水如果单从环保角度来研究治理方案是不现实、不经济的。而应该把环境目标和能源目标结合起来考虑,在治理技术上采用回收技术,在治理过程中,能使处理后的水循环使用,达到零排放标准。

一、处理流程见工艺流程图(图一)

高氨氮废水处理方法

高氨氮废水的一般的形成是由于氨水和无机氨共同存在所造成的,一般上ph在中性以上的废水氨氮的主要来源是无机氨和氨水共同的作用,ph在酸性的条件下废水中的氨氮主要由于无机氨所导致。废水中氨氮的构成主要有两种,一种是氨水形成的氨氮,一种是无机氨形成的氨氮,主要是硫酸铵,氯化铵等等。 高氨氮废水如何处理,我们着重介绍一下其处理方法: 1 物化法 1.1 吹脱法 在碱性条件下,利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系进行分离的一种方法,一般认为吹脱与湿度、PH、气液比有关。1.2 沸石脱氨法 利用沸石中的阳离子与废水中的NH4+进行交换以达到脱氮的目的。应用沸石脱氨法必须考虑沸石的再生问题,通常有再生液法和焚烧法。采用焚烧法时,产生的氨气必须进行处理。 1.3 膜分离技术 利用膜的选择透过性进行氨氮脱除的一种方法。这种方法操作方便,氨氮回收率高,无二次污染。例如:气水分离膜脱除氨氮 氨氮在水中存在着离解平衡,随着PH升高,氨在水中NH3形态比

例升高,在一定温度和压力下,NH3的气态和液态两项达到平衡。根据化学平衡移动的原理即吕.查德里(A.L.LE Chatelier)原理。在自然界中一切平衡都是相对的和暂时的。化学平衡只是在一定条件下才能保持“假若改变平衡系统的条件之一,如浓度、压力或温度,平衡就向能减弱这个改变的方向移动。”遵从这一原理进行了如下设计理念在膜的一侧是高浓度氨氮废水,另一侧是酸性水溶液或水。当左侧温度T1>20℃,PH1>9,P1>P2保持一定的压力差,那么废水中的游离氨NH4+,就变为氨分子NH3,并经原料液侧介面扩散至膜表面,在膜表面分压差的作用下,穿越膜孔,进入吸收液,迅速与酸性溶液中的H+反应生成铵盐。 1.4MAP沉淀法 主要是利用以下化学反应:Mg2++NH4++PO43-=MgNH4PO4 理论上讲以一定比例向含有高浓度氨氮的废水中投加磷盐和镁盐,当[Mg2 + ][NH4+][PO43 -]>2.5×10–13时可生成磷酸铵镁(MAP),除去废水中的氨氮。 1.5 化学氧化法 利用强氧化剂将氨氮直接氧化成氮气进行脱除的一种方法。折点加氯是利用在水中的氨与氯反应生成氨气脱氨,这种方法还可以起到杀菌作用,但是产生的余氯会对鱼类有影响,故必须附设除余氯设施。

氨氮去除方法

根据废水中氨氮浓度的不同,可将废水分为3类:高浓度氨氮废水(NH3-N>500mg/l),中等浓度氨氮废水(NH3-N:50-500mg/l),低浓度氨氮废水(NH3-N<50mg/l)。然而高浓度的氨氮废水对微生物的活性有抑制作用,制约了生化法对其的处理应用和效果,同时会降低生化系统对有机污染物的降解效率,从而导致处理出水难以达到要求。 故本工程的关键之一在于氨氮的去除,去除氨氮的主要方法有:物理法、化学法、生物法。 物理法含反渗透、蒸馏、土壤灌溉等处理技术;化学法含离子交换、氨吹脱、折点加氯、焚烧、化学沉淀、催化裂解、电渗析、电化学等处理技术;生物法含藻类养殖、生物硝化、固定化生物技术等处理技术 目前比较实用的方法有:折点加氯法、选择性离子交换法、氨吹脱法、生物法以及化学沉淀法。1.折点氯化法去除氨氮 折点氯化法是将氯气或次氯酸钠通入废水中将废水中的NH3-N氧化成N2的化学脱氮工艺。当氯气通入废水中达到某一点时水中游离氯含量最低,氨的浓度降为零。当氯气通入量超过该点时,水中的游离氯就会增多。因此该点称为折点,该状态下的氯化称为折点氯化。处理氨氮废水所需的实际氯气量取决于温度、pH值及氨氮浓度。氧化每克氨氮需要9~10mg氯气。pH值在6~7时为最佳反应区间,接触时间为0.5~2小时。 折点加氯法处理后的出水在排放前一般需要用活性碳或二氧化硫进行反氯化,以去除水中残留的氯。1mg残留氯大约需要0.9~1.0mg的二氧化硫。在反氯化时会产生氢离子,但由此引起的pH值下降一般可以忽略,因此去除1mg残留氯只消耗2mg左右(以CaCO3计)。折点氯化法除氨机理如下: Cl2+H2O→HOCl+H++Cl-NH4++HOCl→NH2Cl+H++H2O NHCl2+H2O→NOH+2H++2Cl-NHCl2+NaOH→N2+HOCl+H++Cl- 折点氯化法最突出的优点是可通过正确控制加氯量和对流量进行均化,使废水中全部氨氮降为零,同时使废水达到消毒的目的。对于氨氮浓度低(小于50mg/L)的废水来说,用这种方法较为经济。为了克服单独采用折点加氯法处理氨氮废水需要大量加氯的缺点,常将此法与生物硝化连用,先硝化再除微量残留氨氮。氯化法的处理率达90%~100%,处理效果稳定,不受水温影响,在寒冷地区此法特别有吸引力。投资较少,但运行费用高,副产物氯胺和氯化有机物会造成二次污染,氯化法只适用于处理低浓度氨氮废水。

氨氮废水常用处理方法

氨氮废水常用处理方法 来源:作者:发布时间:2007-11-14 过量氨氮排入水体将导致水体富营养化,降低水体观赏价值,并且被氧化生成的硝酸盐和亚硝酸盐还会影响水生生物甚至人类的健康。因此,废水脱氮处理受到人们的广泛关注。目前,主要的脱氮方法有生物硝化反硝化、折点加氯、气提吹脱和离子交换法等。消化污泥脱水液、垃圾渗滤液、催化剂生产厂废水、肉类加工废水和合成氨化工废水等含有极高浓度的氨氮(500 mg/L以上,甚至达到几千mg/L),以上方法会由于游离氨氮的生物抑制作用或者成本等原因而使其应用受到限制。高浓度氨氮废水的处理方法可以分为物化法、生化联合法和新型生物脱氮法。 1 物化法 1.1 吹脱法 在碱性条件下,利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系进行分离的一种方法。一般认为吹脱效率与温度、pH、气液比有关。 王文斌等[1]对吹脱法去除垃圾渗滤液中的氨氮进行了研究,控制吹脱效率高低的关键因素是温度、气液比和pH。在水温大于25 ℃,气液比控制在3500左右,渗滤液pH控制在10.5左右,对于氨氮浓度高达2000~4000 mg/L的垃圾渗滤液,去除率可达到90%以上。吹脱法在低温时氨氮去除效率不高。

王有乐等[2]采用超声波吹脱技术对化肥厂高浓度氨氮废水(例如882 mg/L)进行了处理试验。最佳工艺条件为pH=11,超声吹脱时间为40 min,气水比为l000:1试验结果表明,废水采用超声波辐射以后,氨氮的吹脱效果明显增加,与传统吹脱技术相比,氨氮的去除率增加了17%~164%,在90%以上,吹脱后氨氮在100 mg/L以内。 为了以较低的代价将pH调节至碱性,需要向废水中投加一定量的氢氧化钙,但容易生水垢。同时,为了防止吹脱出的氨氮造成二次污染,需要在吹脱塔后设置氨氮吸收装置。 Izzet等[3]在处理经UASB预处理的垃圾渗滤液(2240 mg/L)时发现在pH=11.5,反应时间为24 h,仅以120 r/min的速度梯度进行机械搅拌,氨氮去除率便可达95%。而在pH=12时通过曝气脱氨氮,在第17小时pH开始下降,氨氮去除率仅为85%。据此认为,吹脱法脱氮的主要机理应该是机械搅拌而不是空气扩散搅拌。 1.2 沸石脱氨法 利用沸石中的阳离子与废水中的NH4+进行交换以达到脱氮的目的。沸石一般被用于处理低浓度含氨废水或含微量重金属的废水。然而,蒋建国等[4]探讨了沸石吸附法去除垃圾渗滤液中氨氮的效果及可行性。小试研究结果表明,每克沸石具有吸附15.5 mg氨氮的极限潜力,当沸石粒径为30~16目时,氨氮去除率达到了78.5%,且在吸附时间、投加量及沸石粒径相同的情况下,进水氨氮浓度越大,吸附速率越大,沸石作为吸附剂去除渗滤液中的氨氮是可行的。

氨氮废水处理方法

高氨氮废水处理技术 介绍各类氨氮废水处理技术及其原理,包括各种方法的优缺点、适用范围、高浓度氨氮废水处理技术的研究进展。通过对比分析,明确不同类型高氨氮废水处理的选择方法,为治理高氨氮废水提供一条便捷的选择方法。 近年来,随着环境保护工作的日益加强,水体中有机物的代表指标-COD基本上得到有效控制,但是,含高氨氮废水达标排放没有得到有效控制,未经处理的含氮废水排放给环境造成了极大的危害,如易导致湖泊富营养化,海洋赤潮等。本文总结了国内外高氨氮废水处理技术及其优缺点、适用范围等。 1、废水中氨氮处理的主要技术应用与新进展 1.1吹脱法 吹脱法是将废水中的离子态铵(NH4+),通过调节pH值转化为分子态氨,随后被通入的空气或蒸汽吹出。影响吹脱效率的主要因素有:pH值、水温、布水负荷、气液比、足够的气液分离空间。 NH4++OH-→NH3+H2O 炼钢、石油化工、化肥、有机化工等行业的废水,常含有很高浓度的氨,因此常用蒸汽吹脱法处理,回收利用的氨部分抵消了产生蒸汽的高费用。石灰一般用来提高pH值。用蒸汽比用空气更易控制结垢现象,若用烧碱则可大大减轻结垢的程度。吹脱法一般采用填料吹脱塔,主要特征是在塔内装置一定高度的填料层,利用大表面积的填充塔来达到气水充分接触,以利于气水间的传质过程。常用的填料有拉西环、聚丙烯鲍尔环、聚丙烯多面空心球等。胡允良等人研究了某制药厂生产乙胺碘呋酮时产生的一部分高浓度氨氮废水的静态吹脱效果。结果表明:当pH=10~13,温度为30~50℃时,氨氮吹脱率为70.3%~99.3%。 氨吹脱法通常用于高浓度氨氮废水的预处理,该处理技术优点在于除氨效果稳定,操作简单,容易控制。但如何提高吹脱效率、避免二次污染及如何控制生产过程水垢的生成都是氨吹脱法需要考虑的问题。 1.2化学沉淀法(MAP法)

高氨氮废水处理方法

一高氨氮废水的一般的形成是由于氨水和无机氨共同存在所造成的,在中性以上的废水氨氮的主要来源是无机氨和氨水共同的作般上ph 在酸性的条件下废水中的氨氮主要由于无机氨所导致。废水用,ph 一种是无机氨形一种是氨水形成的氨氮,中氨氮的构成主要有两种,成的氨氮,主要是硫酸铵,氯化铵等等。 高氨氮废水如何处理,我们着重介绍一下其处理方法: 1 物化法 吹脱法 在碱性条件下,利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系进行分离的一种方法,一般认为吹脱与湿度、PH、气液比有关。 沸石脱氨法 利用沸石中的阳离子与废水中的NH4+进行交换以达到脱氮的目的。应用沸石脱氨法必须考虑沸石的再生问题,通常有再生液法和焚烧法。采用焚烧法时,产生的氨气必须进行处理。 膜分离技术 利用膜的选择透过性进行氨氮脱除的一种方法。这种方法操作方便,氨氮回收率高,无二次污染。例如:气水分离膜脱除氨氮 形态比例NH3升高,氨在水中PH氨氮在水中存在着离解平衡,随着.升高,在一定温度和压力下,NH3的气态和液态两项达到平衡。根据化学平衡移动的原理即吕.查德里( Chatelier)原理。在自然界中一切平衡都是相对的和暂时的。化学平衡只是在一定条件下才能保持

“假若改变平衡系统的条件之一,如浓度、压力或温度,平衡就向能减弱这个改变的方向移动。”遵从这一原理进行了如下设计理念在膜的一侧是高浓度氨氮废水,另一侧是酸性水溶液或水。当左侧温度T1>20℃,PH1>9,P1>P2保持一定的压力差,那么废水中的游离氨NH4+,就变为氨分子NH3,并经原料液侧介面扩散至膜表面,在膜表面分压差的作用下,穿越膜孔,进入吸收液,迅速与酸性溶液中的H+反应生成铵盐。 沉淀法 主要是利用以下化学反应:Mg2++NH4++PO43-=MgNH4PO4 理论上讲以一定比例向含有高浓度氨氮的废水中投加磷盐和镁盐,当[Mg2 + ][NH4+][PO43 -]>×10–13时可生成磷酸铵镁(MAP),除去废水中的氨氮。 化学氧化法 利用强氧化剂将氨氮直接氧化成氮气进行脱除的一种方法。折点加氯是利用在水中的氨与氯反应生成氨气脱氨,这种方法还可以起到杀菌作用,但是产生的余氯会对鱼类有影响,故必须附设除余氯设施。.2 生物脱氮法 传统和新开发的脱氮工艺有A/O,两段活性污泥法、强氧化好氧生物处理、短程硝化反硝化、超声吹脱处理氨氮法方法等。 O工艺将前段缺氧段和后段好氧段串联在一起,A段DO不大于L,O 段DO=2~4mg/L。在缺氧段异养菌将污水中的淀粉、纤维、碳水化合物等悬浮污染物和可溶性有机物水解为有机酸,使大分子有机物分解

氨氮废水处理系统设计方案百度文库

应平化肥有限责任公司 30T/h氨氮废水处理系统 宜兴市裕泰华环保有限公司 二00八年五月 一、概述 1、采用国内目前较为先进成熟的吹脱+催化氧化+生物滤池处理工艺,该工艺具有可靠性、成熟性,并符合国内实际情况,并尽量采用新技术、新材料,实用性与先进性兼顾,以实用可靠为主。 2、废水处理主要设施材质以钢砼结构为主,具有结构紧凑,占地面积小,布局合理,尽可削减总投资及运行费用加以考虑。 3、对废水处理设施进行充分的考虑,按地区气候条件,考虑必要的防水防冻及防渗措施。 4、废水处理过程中产生的污泥排入污泥池,进行好氧消化稳定后,经压成泥饼外运,保证污泥出路可靠。 二、废水处理量及废水性质: 1废水来源及水量: 废水来源为化肥厂生产工艺经冷却塔冷却后的高氨氮废水 a、废水量:30m3/h b、废水水质:详见表一 表一、废水水质

序号项目数据(mg/L 1 氨氮846.3 2 化学需氧 量 737 3 环状有机 物(Ar-OH 9.095mg/L 4 总磷0.467 5 BOD 21 6 氰化物未知 7 SS 164 8 石油类未知 9 挥发酚未知 10 硫化物未知

11 pH 6-9 12 水温约30℃ c、运行方式:连续运行 1、处理出水标准:废水处理后达合成氨工业水污染物排放标准GWPB 4-1999中中型化肥厂一级排放标准,详见下表。 (2001年1月1日之后建设(包括改、扩建的单位 序号项目标准(mg/L 1 氨氮70 2 化学需氧 量 150 3 氰化物 1.0 4 SS 100 5 石油类 5 6 挥发酚0.1

7 硫化物0.50 8 pH 6-9 三、废水处理工艺选择: 根据废水处理工程特点、功能、要求及废水排放特征,由于废水含有一定的毒性,B/C比较低,氨氮较高,因此需经脱氮及强氧化来提高废水的B/C比在0.3以上,剩余的氨氮及有机物在后级生化系统中去除。 本公司采用生物滤池工艺,经水解酸化后水中的B/C比约0.35左右,可生化大大提高。根据废水排放标准出水有NH3-N的限制,所以在选择废水处理工艺时除了考虑除解有机物外,还考虑到脱氮,为达到这个目的,我们选用了工艺成熟、运行可靠的水解生化+DC生物滤池+N生物滤池的工艺。 四、废水处理工艺流程简图: 1、废水处理系统工艺: 自动加碱废气高空排放或回收塔回收 废水→格栅→调节池→提升泵→PH调节沉淀→中间槽→二级提升泵→氨氮吹脱塔 风机 →三级提升泵→最终中和槽→催化氧化装置→还原反应槽→提升泵→脉冲布水器 自动加酸加还原剂

某厂氨氮废水处理工程设计方案

氨氮废水处理工程 设计方案 废水水量及水质确定 一、废水的水量 根据业主提供的废水处理量为:Q=240T/d, 二、废水的水质 根据业主提供的资料,废水水质如下: NH4-N:6000mg/L T:30℃PH=7-8 SO42-:10000mg/L 废水处理要求 本项目设计废水处理能力为240T/d。 本工程废水处理后废水中氨氮含量达到国家一级排放标准, 即:NH3-N≤15mg/L 废水处理工艺方案 一、工艺确定原则 1、严格执行有关环境保护的各项规定,废水处理后氨氮含量达到该地区的地方排放标准氨氮小于15mg/L; 2、依据废水水质特点,在充分论证的基础上,选用先进合理的废水处理工艺,保证废水达标排放; 3、治理方案力求工艺简洁,方法原(机)理清晰明了; 4、处理系统具有灵活性和操作弹性,以适应废水水质、水量的变化; 5、本方案力求达到工艺先进、运行稳定、管理简单、能耗低、维修方便等特点; 6、处理后不造成二次污染。 二、工艺设计范围 1.废水处理工艺流程、工艺高程和各处理单元设计; 2.废水处理平面布置、设备选型、布置和控制设计; 3.废水处理区1.00m以内的所有工艺管道和线路设计; 三、污水处理工艺设计选择依据 1)、本工程的废水中主要污染物和控制指标为氨氮。氨氮废水处理,目前国内采用的处理工艺有以下几种:https://www.doczj.com/doc/b88511342.html, 1、生化处理工艺 该工艺利用生物菌将有机氮转化为氨氮,再通过硝化与反硝化将硝态氮还原成气态氮从水中逸出,从而达到脱氮的目的。

但由于生物菌所能承受氨氮的浓度较低,一般不能超过200mg/L,当氨氮高于200-300mg/L 时,会抑制细菌生长繁殖。因此该工艺只适用于氨氮含量200mg/L左右的低浓度氨氮废水。此外,生化处理工艺工程占地面积较大,温度较低时,总脱氮效率也不高。 2、传统填料式的吹脱工艺 该工艺是利用废水中所含的氨氮等挥发性物质的实际浓度与平衡浓度之间存在的差异,在碱性条件下用空气吹脱,使废水中的氨氮等挥发性物质不断的由液相转移到气相中,从而达到从废水中去除氨氮的目的。 但由于氨氮在水中存在溶解平衡关系,当气液两相的氨处于平衡状态时,水中的氨氮将不能被吹脱逸出,因此该工艺不适用于高浓度氨氮废水。且传统填料式吹脱工艺还存在吹脱效率低,吹脱风量大(气液比3000:1左右)、时间长,对温度要求高、填料易结垢等缺点。 3、蒸氨汽提法 蒸氨气体法也是利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系对氨氮进行分离,该工艺是把水蒸气通入废水中,当蒸气压超过外界压力时,废水沸腾从而加速了氨氮等挥发性物质的逸出过程。 与传统填料式吹脱相同的是,当气液两相中氨达到平衡时,蒸氨气提法也不能继续使水中氨氮持续逸出,因此单次气提也不能将氨氮完全脱除,若采用连续多次气提进行脱氮则会大大增加投资成本和运行成本。 以上两种方法均只能将氨氮处理至100mg/L左右。 4、沸石离子交换法 沸石是含水的钙、钠以及钡、钾的铝硅酸盐矿物,因其含有一价和二价阳离子,具有离子交换性,因此沸石具有离子交换的能力,可将废水中的NH4+交换出来。 该工艺的缺点是只适用于氨氮含量在50mg/L以下的废水,且交换剂用量大需再生,再生频繁,并且再生液需要再次脱氨氮。采用该工艺还要求对废水做预处理以除去悬浮物,因此此法的成本较高,同等浓度下,处理费用为其他工艺的1.5~2倍。 5、折点加氯工艺 折点加氯工艺是利用氯气通入水中所发生的水解反应生成次氯酸和次氯酸盐,通过次氯酸与水中氨氮发生化学反应,将氨氮氧化成氮气而去除。 此方法的缺点是加氯量大、费用高、操作安全性差,设备腐蚀严重,容易发生危险,工艺过程中每氧化1mg/L的氨氮要消耗14.3mg/L的碱度,从而增加了总溶解固体的含量,比较适合低浓度氨氮废水的处理。 6、超声波吹脱工艺 利用超声波来降解水中的化学污染物,尤其是难降解有机污染物,是一种深度氧化处理废水的新技术。 该工艺利用超声波辐射将压缩空气作为超声波的推动力,产生空化气泡,加强了废水中

高浓度氨氮废水处理工艺

高浓度氨氮废水处理工艺 目前,工业废水、垃圾渗滤液、城市污水等高浓度氨氮废水对水体造成的危害已成为全世界关注的环境问题。绝大部分含氨氮的废水在未经任何处理或处理不达标的情况下直接排入水体,导致水体污染及富营养化,进而影响土壤、空气等。常见的含氮化合物主要包括有机氮、氨氮、亚硝酸盐氮以及硝酸盐氮。其中氨氮是导致水体富营养化的主要污染物,其排放控制已成为目前水处理领域的重点和难点。 氨氮废水的处理方法有很多种,国内外学者针对该问题开展了大量研究。其中吹脱法是传统的高浓度氨氮废水处理方法,其设备占地面积小,操作灵活便捷,但也存在耗能大、处理成本高等缺点。成泽伟等采用超声波强化吹脱去除氨氮,去除率明显高于一般吹脱技术,且升幅超过50%。彭人勇等的研究也显示,超声波对吹脱的强化作用可以让氨氮去除率提升30%~40%。 沸石是含水多孔铝硅酸盐的总称,其晶体构造主要由(SiO)四面体组成,其中的部分Si4+为Al3+取代,导致负电荷过剩,故其结构中有碱金属(碱土金属)等平衡电荷的离子,同时沸石构架中存在较多的空腔和孔道。上述结构决定了沸石具有吸附、离子交换等性质,因此其对氨氮具有很强的选择性吸附能力。 本研究在超声吹脱工艺的基础上,利用改性沸石对超声吹脱后的高浓度氨氮废水进行超声强化吸附处理,考察了沸石粒度、吸附时间、沸石投加量、吸附温度、吸附超声功率等因素对处理效果的影响,以期为高浓度氨氮废水的处理提供参考。 一、实验部分 1.1材料和仪器 实验所处理废水为模拟高浓度氨氮废水,为NH4Cl和超纯水配制的NH4Cl溶液,氨氮质量浓度约为1200mg/L的,实验中以实测浓度为准。 吸附剂选用浙江省缙云县产天然沸石经复合改性后得到的改性沸石,密度2.16g/cm3,硬度3~4,硅铝比4.25~5.25,孔隙率30%~40%。 D-51型pH计:日本HORIBA有限公司;UV765型紫外-可见分光光度计:上海精密化学仪器有限公司;JJ50型精密电子天平:美国双杰兄弟(集团)有限公司;EVOMA15/LS15型扫描电子显微镜:北京欧波同有限公司。 1.2实验方法 1.2.1超声吹脱 实验装置如图1所示。超声波发生器通过将工频电转变为20kHz以上(一般为

吹脱法处理高浓度氨氮废水

吹脱法处理高浓度氨氮废水 作者:周明罗陈建中刘志勇 简介:对垃圾渗滤液处理难点进行了分析,阐述了垃圾渗滤液国内外处理现状、处理工艺对比、以及存在弊端,概述OFR新型专利技术处理垃圾渗滤液的原理、使用范围、技术优势及其推广方向,提出OFR 技术在高浓度有机废水处理有特殊的效果,已成功使用于国内外多家企业,尤其在垃圾渗滤液前预处理和经膜技术处理后的浓液处理方面有广阔的使用前景。 关键字:垃圾渗滤液浓缩液氨氮 高浓度氨氮废水来源甚广且排放量大。如化肥、焦化、石化、制药、食品、垃圾填埋场等均产生大量高浓度氨氮废水。大量氨氮废水排入水体不仅引起水体富营养化、造成水体黑臭,而且将增加给水处理的难度和成本,甚至对人群及生物产生毒害作用[1]。氨氮废水对环境的影响已引起环保领域和全球范围的重视,近20 年来,国内外对氨氮废水处理方面开展了较多的研究。其研究范围涉及生物法、物化法的各种处理工艺,如生物方法有硝化及藻类养殖;物理方法有反渗透、蒸馏、土壤灌溉;化学法有离子交换法、氨吹脱、化学沉淀法、折点氯化、电化学处理、催化裂解等。新的技术不断出现,在处理氨氮废水的使用方面展现出诱人的前景。本文侧重介绍吹脱法处理高浓度氨氮废水的技术特点及研究使用。 1 吹脱技术 吹脱法用于脱除水中氨氮,即将气体通入水中,使气液相互充分接触,使水中溶解的游离氨穿过气液界面,向气相转移,从而达到脱除氨氮的目的。常用空气作载体(若用水蒸气作载体则称汽提)。 水中的氨氮,大多以氨离子(NH4+)和游离氨(NH3)保持平衡的状态而存在。其平衡关系式如下: NH4++OH-NH3+H2O (1) 氨和氨离子之间的百分分配率可用下式进行计算: Ka=Kw /K b=(C NH3·C H+)/C NH4+(2) 式中:Ka———氨离子的电离常数;

高浓度氨氮废水处理方法与工艺

高浓度氨氮废水处理 废水处理, 高浓度废水处理, 高浓度 过量氨氮排入水体将导致水体富营养化,降低水体观赏价值,并且被氧化生成的硝酸盐和亚硝酸盐还会影响水生生物甚至人类的健康。因此,废水脱氮处理受到人们的广泛关注。目前,主要的脱氮方法有生物硝化反硝化、折点加氯、气提吹脱和离子交换法等。消化污泥脱水液、垃圾渗滤液、催化剂生产厂废水、肉类加工废水和合成氨化工废水等含有极高浓度的氨氮(500 mg/L以上,甚至达到几千mg/L),以上方法会由于游离氨氮的生物抑制作用或者成本等原因而使其应用受到限制。高浓度氨氮废水的处理方法可以分为物化法、生化联合法和新型生物脱氮法。 1 物化法 1.1 吹脱法 在碱性条件下,利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系进行分离的一种方法。一般认为吹脱效率与温度、pH、气液比有关。 王文斌等[1]对吹脱法去除垃圾渗滤液中的氨氮进行了研究,控制吹脱效率高低的关键因素是温度、气液比和pH。在水温大于25 ℃,气液比控制在3500左右,渗滤液pH控制在10.5左右,对于氨氮浓度高达2000~4000 mg/L的垃圾渗滤液,去除率可达到90%以上。吹脱法在低温时氨氮去除效率不高。

王有乐等[2]采用超声波吹脱技术对化肥厂高浓度氨氮废水(例如882 mg/L)进行了处理试验。最佳工艺条件为pH=11,超声吹脱时间为40 min,气水比为l000:1试验结果表明,废水采用超声波辐射以后,氨氮的吹脱效果明显增加,与传统吹脱技术相比,氨氮的去除率增加了17%~164%,在90%以上,吹脱后氨氮在100 mg/L 以内。 为了以较低的代价将pH调节至碱性,需要向废水中投加一定量的氢氧化钙,但容易生水垢。同时,为了防止吹脱出的氨氮造成二次污染,需要在吹脱塔后设置氨氮吸收装置。 Izzet等[3]在处理经UASB预处理的垃圾渗滤液(2240 mg/L)时发现在pH=11.5,反应时间为24 h,仅以120 r/min的速度梯度进行机械搅拌,氨氮去除率便可达95%。而在pH=12时通过曝气脱氨氮,在第17小时pH开始下降,氨氮去除率仅为85%。据此认为,吹脱法脱氮的主要机理应该是机械搅拌而不是空气扩散搅拌。 1.2 沸石脱氨法 利用沸石中的阳离子与废水中的NH4+进行交换以达到脱氮的目的。沸石一般被用于处理低浓度含氨废水或含微量重金属的废水。然而,蒋建国等[4]探讨了沸石吸附法去除垃圾渗滤液中氨氮的效果及可行性。小试研究结果表明,每克沸石具有吸附15.5 mg氨氮的极限潜力,当沸石粒径为30~16目时,氨氮去除率达到了78.5%,且在吸附时间、投加量及沸石粒径相同的情况下,进水氨氮浓度越大,吸附速率越大,沸石作为吸附剂去除渗滤液中的氨氮是可行的。

氨氮废水处理

氨氮废水处理 2氨氮废水的危害 水环境中存在过量的氨氮会造成多方面的有害影响。 (1)由于NH4+-N的氧化,会造成水体中溶解氧浓度降低,导致水体发黑发臭,水质下降,对水生动植物的生存造成影响。在有利的环境条件下,废水中所含的有机氮将会转化成NH4+-N,NH4+-N是还原力最强的无机氮形态,会进一步转化成NO2--N和NO3--N。根据生化反应计量关系,1gNH4+-N氧化成NO2--N消耗氧气3.43g,氧化成NO3--N耗氧4.57g。 (2)水中氮素含量太多会导致水体富营养化,进而造成一系列的严重后果。由于氮的存在,致使光合微生物(大多数为藻类)的数量增加,即水体发生富营养化现象,结果造成:堵塞滤池,造成滤池运转周期缩短,从而增加了水处理的费用;妨碍水上运动;藻类代谢的最终产物可产生引起有色度和味道的化合物;由于蓝-绿藻类产生的毒素,家畜损伤,鱼类死亡;由于藻类的腐烂,使水体中出现氧亏现象。 (3)水中的NO2--N和NO3--N对人和水生生物有较大的危害作用。长期饮用NO3--N含量超过10mg/L的水,会发生高铁血红蛋白症,当血液中高铁血红蛋白含量达到70mg/L,即发生窒息。水中的NO2--N和胺作用会生成亚硝胺,而亚硝胺是“三致”物质。NH4+-N和氯反应会生成氯胺,氯胺的消毒作用比自由氯小,因此当有NH4+-N存在时,水处理厂将需要更大的加氯量,从而增加处理成本。近年来,含氨氮废水随意排放造成的人畜饮水困难甚至中毒事件时有发生,我国长江、淮河、钱塘江、四川沱江等流域都有过相关报道,相应地区曾出现过诸如蓝藻污染导致数百万居民生活饮水困难,以及相关水域受到了“牵连”等重大事件,因此去除废水中的氨氮已成为环境工作者研究的热点之一。 1氨氮废水的来源 含氮物质进入水环境的途径主要包括自然过程和人类活动两个方面。含氮物质进入水环境的自然来源和过程主要包括降水降尘、非市区径流和生物固氮等。人类的活动也是水环境中氮的重要来源,主要包括未处理或处理过的城市生活和工业废水、各种浸滤液和地表径流等。人工合成的化学肥料是水体中氮营养元素的主要来源,大量未被农作物利用的氮化合物绝大部分被农田排水和地表径流带入地下水和地表水中。随着石油、化工、食品和制药等工

氨氮废水处理技术

氨氮废水处理技术 氨氮废水的形成一般是由于氨水和无机氨共同存在所造成的,废水中氨氮的构成主要有两种,一种是氨水形成的氨氮,一种是无机氨形成的氨氮,主要是硫酸铵,氯化铵等等。氨氮废水主要来自化工、冶金、化肥、煤气、炼焦、鞣革、味精、肉类加工和养殖等行业。排放的废水以及垃圾渗滤液等。氨氮废水对鱼类及某些生物也有毒害作用。 另外,当含少量氨氮的废水回用于工业中时,对某些金属,特别是铜具有腐蚀作用,还可以促进输水管道和用水设备中微生物的繁殖,形成生物垢,堵塞管道和设备。 处理氨氮废水的方法有很多,目前常见的有化学沉淀法、吹脱法、化学氧化法、生物法、膜分离法、离子交换法以及土壤灌溉等。 本文对氨氮废水处理方法作一综述并对各种方法的优缺点进行分析汇总。 化学沉淀法 化学沉淀法又称为MAP沉淀法,是通过向含有氨氮的废水中投加镁化物和磷酸或磷酸氢盐,使废水中的NH4﹢与Mg2﹢、PO43﹣在水溶液中反应生成磷酸按镁沉淀,分子式为MgNH4P04.6H20,从而达到去除氨氮的目的。磷酸按镁俗称鸟粪石,可用作堆肥、土壤的添加剂或建筑结构制品的阻火剂。反应方程式如下: Mg2﹢+NH4﹢+PO43﹣=MgNH4P04

影响化学沉淀法处理效果的因素主要有pH值、温度、氨氮浓度以及摩尔比(n(Mg2﹢):n(NH4﹢):n(P043-))等。 以氯化镁和磷酸氢二钠为沉淀剂对氨氮废水进行处理,结果表明当pH值为10,镁、氮、磷的摩尔比为1.2:1:1.2时,处理效果较好。 以氯化镁和磷酸氢二钠为沉淀剂进行研究,结果表明当pH值为9.5,镁、氮、磷的摩尔比为1.2:1:1时,处理效果较好。 对新出现的高浓度氨氮有机废水一生物质煤气废水进行研究,结果表明,MgC12+Na3PO4.12H20明显优于其他沉淀剂组合。当pH值为10.0,温度为30℃,n(Mg2﹢):n(NH4+):n(P043-)=1:1:1时搅拌30min废水中氨氮质量浓度从处理前的222mg/L降到17mg/L,去除率为92.3%。 将化学沉淀法和液膜法相结合用于高浓度工业氨氮废水的处理。在对沉淀法工艺进行优化的条件下,使氨氮去除率达到98.1%,然后联用液膜法进一步处理使其氨氮浓度降低到0.005g/L,达到国家一级排放标准。 对化学沉淀法进行改进研究,考察Mg2﹢以外的二价金属离子(Ni2﹢,Mn2﹢,Zn2﹢,Cu2﹢,Fe2﹢)在磷酸根作用下对氨氮的去除效果。对硫酸铵废水体系提出了CaSO4沉淀—MAP沉淀新工艺。结果表明,可以实现以石灰取代传统的NaOH调节剂。 化学沉淀法的优点是当氨氮废水浓度较高时,应用其它方法受到限制,如生物法、折点氯化法、膜分离法、离子交换法等,此时可先采用化学沉淀法进行预处理;化学沉淀法去除效率较好,且不受温度限制,操作简单;形成含磷酸馁镁的沉淀污泥可用作复合肥料,实现废物利用,从而抵消一部分成本;如能与一些产生磷酸盐废水的工业企业以及产生盐卤的企业联合,可节约药剂费用,利于大规模应用。 化学沉淀法的缺点是由于受磷酸铁镁溶度积的限制,废水中的氨氮达到一定浓度后,再投人药剂量,则去除效果不明显,且使投入成本大大增加,因此化学沉淀法需与其它适合深度处理的方法配合使用;药剂使用量大,产生的污泥较多,处理成本偏高;投加药剂时引人的氯离子和余磷易造成二次污染。 吹脱法吹脱法去除氨氮是通过调整pH值至碱性,使废水中的氨离子向氨转化,使其主要以游离氨形态存在,再通过载气将游离氨从废水中带出,从而达到

废水除氨氮工艺比较

国内高浓度氨氮废水处理常见工艺 物化法 国内外处理高浓度氨氮废水的物理化学方法很多,主要有空气吹脱法、蒸 汽汽提法、折点加氯法、离子交换法、化学沉淀法、催化湿式氧化法和烟 道气治理法等,这些方法各有优缺点,可用于不同条件的废水处理。 1.2.1.1空气吹脱法 空气吹脱法是使废水作为不连续相与空气接触,利用废水中组分的实际浓 度与平衡浓度之间的差异,使氨氮由液相转移至气相而去除。废水中的氨 氮通常以离子铵(NH4+)和游离氨(NH3)的状态保持平衡而存在,将废水pH值调节至碱性时,NH4+转化为NH3,然后通入空气将NH3吹脱出来。 NH4++ OH-→ NH3+ H2O 在吹脱过程中,废水pH值、水温、水力负荷及气水比对吹脱效果有较大影响。一般来说,pH值要提高至10.8~11.5,水温一般不能低于20℃,水力 负荷为2.5~5 m3/(m2·h),气水比为2500~5000 m3/m3,此时氨氮去除率 在80%~95%。 空气吹脱法工艺流程简单,但NH3-N仅从溶解状态转化为游离态,并没有 彻底除去,需要相应的回收装置,否则易造成二次污染;当温度低时, NH3-N吹脱效率大大低,不适合在寒冷的冬季使用。 另外,在当前越来越严格的排放要求条件下,作为一种较为简单粗糙的氨 氮废水处理工艺,空气吹脱法由于无法达到排放要求(如15 mg?L-1以下),加上氨的回收利用上受到限制,因此采用它的改良方法。

1.2.1.2蒸汽汽提法 蒸汽汽提法是利用蒸汽将废水中的游离氨转变为氨气逸出,处理机理与吹脱法一样,即在高pH值时使废水与气体密切接触,从而降低废水中氨浓度的过程。其传质过程的推动力是气体中氨的分压与废水中氨的浓度相当的平衡分压之间的差值。延长汽水间的接触时间及接触紧密程度可提高NH3-N 的处理效率,用填料塔可以满足此要求。由于采用蒸汽作为工作介质,氨自废水进入蒸汽中,然后在塔顶蒸馏成浓氨水、浓氨气或者液氨回收,或是采用酸吸收成为相应的铵盐。 蒸汽汽提法适用于处理连续排放的高浓度氨氮废水(浓度在1000 mg?L-1以上),操作条件易于控制。对于浓度在1000~30000 mg?L-1,甚至更高浓度的氨氮废水,采用该法可以经一次处理后,氨氮浓度达到15 mg?L-1(国家一级排放标准)以下。 蒸汽汽提脱氨技术因为是以蒸汽为脱氨介质,由于蒸汽价格较高(约200元/吨),因此蒸汽消耗就成为了该技术关键指标。传统蒸汽汽提脱氨技术蒸汽消耗达到300kg/吨废水以上,因此传统蒸汽汽提脱氨技术成本很高。随着近些年来技术的进步,一些在传统蒸汽汽提脱氨技术上研究开发的新型蒸汽汽提脱氨技术已经大大降低了蒸汽单耗,达到了30kg/吨废水,因此新型蒸汽汽提脱氨技术正在高浓度工业氨氮废水处理领域得到广泛地推广应用,为我国氨氮污染物减排起到了强有力的技术支撑作用。 1.2.1.3折点加氯法 折点加氯法是将氯气通入水中,当投入量达到某一值(点)时,水中游离氯含量最低而氨的浓度降为零,当投入量超过该点时,水中的游离氯就会增多。因此,该点称为折点,该状态下的氯化称为折点氯化。折点氯化去除氨的的机理为氯气与氨反应生成无害的氮气,氮气逸入大气。

工业废水去除氨氮的方法

工业废水去除氨氮的方法 根据废水中氨氮浓度的不同,可将废水分为3类:高浓度氨氮废水(NH3-N>500mg/l),中等浓度氨氮废水(NH3-N:50-500mg/l),低浓度氨氮废水(NH3-N<50mg/l)。然而高浓度的氨氮废水对微生物的活性有抑制作用,制约了生化法对其的处理应用和效果,同时会降低生化系统对有机污染物的降解效率,从而导致处理出水难以达到要求。 故本工程的关键之一在于氨氮的去除,去除氨氮的主要方法有:物理法、化学法、生物法。物理法含反渗透、蒸馏、土壤灌溉等处理技术;化学法含离子交换、氨吹脱、折点加氯、焚烧、化学沉淀、催化裂解、电渗析、电化学等处理技术;生物法含藻类养殖、生物硝化、固定化生物技术等处理技术。目前比较实用的方法有:折点加氯法、选择性离子交换法、氨吹脱法、生物法以及化学沉淀法。 1.折点氯化法去除氨氮 折点氯化法是将氯气或次氯酸钠通入废水中将废水中的NH3-N 氧化成N2的化学脱氮工艺。当氯气通入废水中达到某一点时水中游离氯含量最低,氨的浓度降为零。当氯气通入量超过该点时,水中的游离氯就会增多。因此该点称为折点,该状态下的氯化称为折点氯化。处理氨氮废水所需的实际氯气量取决于温度、pH值及氨氮浓度。氧化每克氨氮需要9~10mg氯气。pH值在6~7时为最佳反应区间,接触时间为0.5~2小时。

折点加氯法处理后的出水在排放前一般需要用活性碳或二氧化硫进行反氯化,以去除水中残留的氯。1mg残留氯大约需要0.9~1.0mg 的二氧化硫。在反氯化时会产生氢离子,但由此引起的pH值下降一般可以忽略,因此去除1mg残留氯只消耗2mg左右(以CaCO3计)。折点氯化法除氨机理如下: Cl2+H2O→HClO+H++Cl- NH4++HClO→NH2Cl+H++H2O NHCl2+H2O→NOH+2H++2Cl- NHCl2+NaOH→N2+HOCl+H++Cl- 折点氯化法最突出的优点是可通过正确控制加氯量和对流量进 行均化,使废水中全部氨氮降为零,同时使废水达到消毒的目的。对于氨氮浓度低(小于50mg/L)的废水来说,用这种方法较为经济。为了克服单独采用折点加氯法处理氨氮废水需要大量加氯的缺点,常将此法与生物硝化连用,先硝化再除微量残留氨氮。氯化法的处理率达90%~100%,处理效果稳定,不受水温影响,在寒冷地区此法特别有吸引力。投资较少,但运行费用高,副产物氯胺和氯化有机物会造成二次污染,氯化法只适用于处理低浓度氨氮废水。 2.选择性离子交换化去除氨氮 离子交换是指在固体颗粒和液体的界面上发生的离子交换过程。离子交换法选用对NH4+离子有很强选择性的沸石作为交换树脂,从而达到去除氨氮的目的。沸石具有对非离子氨的吸附作用和与离子

氨氮废水处理技术分析

氨氮废水处理技术分析 随着工农业生产的发展和人民生活水平的提高,含氮化合物的排放量急剧增加,已成为环境的主要污染源,并引起各界的关注。经济有效地控制氨氮废水污染已经成为当今环境工作者所面临的重大课题。 1氨氮废水的来源 含氮物质进入水环境的途径主要包括自然过程和人类活动两个方面。含氮物质进入水环境的自然来源和过程主要包括降水降尘、非市区径流和生物固氮等。 人类的活动也是水环境中氮的重要来源,主要包括未处理或处理过的城市生活和工业废水、各种浸滤液和地表径流等。 人工合成的化学肥料是水体中氮营养元素的主要来源,大量未被农作物利用的氮化合物绝大部分被农田排水和地表径流带入地下水和地表水中。 随着石油、化工、食品和制药等工业的发展,以及人民生活水平的不断提高,城市生活污水和垃圾渗滤液中氨氮的含量急剧上升。 近年来,随着经济的发展,越来越多含氮污染物的任意排放给环境造成了极大的危害。 氮在废水中以有机态氮、氨态氮(NH4+-N)、硝态氮(NO3--N)以及亚硝态氮(NO2--N)等多种形式存在,而氨态氮是最主要的存在形式之一。 废水中的氨氮是指以游离氨和离子铵形式存在的氮,主要来源于生活污水中含氮有机物的分解,焦化、合成氨等工业废水,以及农田排水等。氨氮污染源多,排放量大,并且排放的浓度变化大。 2氨氮废水的危害

水环境中存在过量的氨氮会造成多方面的有害影响: (1)由于NH4+-N的氧化,会造成水体中溶解氧浓度降低,导致水体发黑发臭,水质下降,对水生动植物的生存造成影响。在有利的环境条件下,废水中所含的有机氮将会转化成NH4+-N,NH4+-N是还原力最强的无机氮形态,会进一步转化成NO2--N和NO3--N。根据生化反应计量关系,1gNH4+-N氧化成NO2--N消耗氧气3.43 g,氧化成NO3--N耗氧4.57g。 (2)水中氮素含量太多会导致水体富营养化,进而造成一系列的严重后果。由于氮的存在,致使光合微生物(大多数为藻类)的数量增加,即水体发生富营养化现象,结果造成:堵塞滤池,造成滤池运转周期缩短,从而增加了水处理的费用;妨碍水上运动;藻类代谢的最终产物可产生引起有色度和味道的化合物;由于蓝-绿藻类产生的毒素,家畜损伤,鱼类死亡;由于藻类的腐烂,使水体中出现氧亏现象。 (3)水中的NO2--N和NO3--N对人和水生生物有较大的危害作用。长期饮用NO3--N含量超过10mg/L的水,会发生高铁血红蛋白症,当血液中高铁血红蛋白含量达到70mg/L,即发生窒息。水中的NO2--N和胺作用会生成亚硝胺,而亚硝胺是“三致”物质。 NH4+-N和氯反应会生成氯胺,氯胺的消毒作用比自由氯小,因此当有NH4+-N 存在时,水处理厂将需要更大的加氯量,从而增加处理成本。近年来,含氨氮废水随意排放造成的人畜饮水困难甚至中毒事件时有发生,我国长江、淮河、钱塘江、四川沱江等流域都有过相关报道,相应地区曾出现过诸如蓝藻污染导致数百万居民生活饮水困难,以及相关水域受到了“牵连”等重大事件,因此去除废水中的氨氮已成为环境工作者研究的热点之一。

技术:低氨氮废水处理工艺

技术 | 低氨氮废水处理工艺 相对于传统的硝化反硝化脱氮技术,全程自养脱氮工艺(CANON)以其无添加碳源、脱氮速率高、污泥产率低、节约能源等优点越来越受到人们的关注。CANON工艺是在同一反应器中通过好氧氨氧化菌(AOB)和厌氧氨氧化菌(AnAOB) 的协同作用达到自养脱氮的目的,AOB利用溶解氧把部分NH4+氧化为NO2-,AnAOB利用剩余的NH4+和生成的NO2-通过厌氧氨氧化技术进行脱氮。在这个过 程中,提供溶解氧是实现亚硝化产生NO2-的前提,但是溶解氧同时也会对AnAOB产生抑制作用,并且有很多研究者报道由于溶解氧的原因造成硝化菌(NOB)快速增值,使得出水NO3-过高。 另外,不同的研究者对CANON工艺的研究发现反应器所需要控制的DO大小存在非常大的差别(0.1~2.53mg·L-1),即使在同样的DO条件下,脱氮效果也 会由于AOB活性、污泥颗粒大小、NH4+浓度大小等因素而出现明显的波动。所以,对DO的有效控制,尤其是低氨氮废水,是实现CANON工艺稳定运行的关键因素。 目前的CANON工艺主要是以压缩空气曝气形式提供溶解氧,但是这种供气 方式受曝气设备、曝气管深度、反应器类型、填料种类、污泥形态等因素影响,不容易控制溶解氧浓度,易造成NOB的增殖以及AnAOB的抑制,在反应器稳定 运行方面存在着一定的欠缺。本实验的目的是研究利用CANON工艺以出水复氧

回流的方式处理低氨氮废水的可行性,并对启动及运行过程特性进行分析,以期为CANON工艺处理低氨氮废水提供一个新的运行模式。 1、材料与方法 1.1接种污泥及配水 接种污泥为本课题组培养的成熟的亚硝酸盐型厌氧氨氧化颗粒污泥(粒径1.0~1.5mm)和部分取自运行稳定的亚硝化反应器中成熟的絮体亚硝化污泥(粒径0.3~0.6mm),原厌氧氨氧化反应器中脱氮速率为3.5kg·(m3·d)-1,原亚硝化反应器NH4+-N转化速率为2.1kg·(m3·d)-1。进水采用人工配水,NO2-按需投加,NH4+以NH4HCO3形式提供,另外添加0.5mol·L-1的NaHCO3维持合适的pH值。基本培养液成分KH2PO4为27mg·L-1,CaCl2为138mg·L-1, MgCl2·6H2O为200mg·L-1,微量元素Ⅰ为1。0mL·L-1,微量元素Ⅱ为1。25mL·L-1。微量元素Ⅰ组成:EDTA5000mg·L-1,MgCl2·6H2O5000mg·L-1。微量元素Ⅱ的组成如表1所示。

氨氮废水常用处理方法

氨氮废水常用处理方法 过量氨氮排入水体将导致水体富营养化,降低水体观赏价值,并且被氧化生成的硝酸盐和亚硝酸盐还会影响水生生物甚至人类的健康。因此,废水脱氮处理受到人们的广泛关注。目前,主要的脱氮方法有生物硝化反硝化、折点加氯、气提吹脱和离子交换法等。消化污泥脱水液、垃圾渗滤液、催化剂生产厂废水、肉类加工废水和合成氨化工废水等含有极高浓度的氨氮(500 mg/L以上,甚至达到几千mg/L),以上方法会由于游离氨氮的生物抑制作用或者成本等原因而使其应用受到限制。高浓度氨氮废水的处理方法可以分为物化法、生化联合法和新型生物脱氮法。 1 物化法 1.1 吹脱法 在碱性条件下,利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系进行分离的一种方法。一般认为吹脱效率与温度、pH、气液比有关。 王文斌等[1]对吹脱法去除垃圾渗滤液中的氨氮进行了研究,控制吹脱效率高低的关键因素是温度、气液比和pH。在水温大于25 ℃,气液比控制在3500左右,渗滤液pH控制在10.5左右,对于氨氮浓度高达2000~4000 mg/L的垃圾渗滤液,去除率可达到90%以上。吹脱法在低温时氨氮去除效率不高。 采用超声波吹脱技术对化肥厂高浓度氨氮废水(例如882 mg/L)进行了处理试验。最佳工艺条件为pH=11,超声吹脱时间为40 min,气水比为l000:1试验结果表明,废水采用超声波辐射以后,氨氮的吹脱效果明显增加,与传统吹脱技术相比,氨氮的去除率增加了17%~164%,在90%以上,吹脱后氨氮在100 mg/L以内。 为了以较低的代价将pH调节至碱性,需要向废水中投加一定量的氢氧化钙,但容易生水垢。同时,为了防止吹脱出的氨氮造成二次污染,需要在吹脱塔后设置氨氮吸收装置。在处理经UASB预处理的垃圾渗滤液(2240 mg/L)时发现在pH=11.5,反应时间为24 h,仅以120 r/min的速度梯度进行机械搅拌,氨氮去除率便可达95%。而在pH=12时通过曝气脱氨氮,在第17小时pH开始下降,氨氮去除率仅为85%。据此认为,吹脱法脱氮的主要机理应该是机械搅拌而不是空气扩散搅拌。 1.2 沸石脱氨法 利用沸石中的阳离子与废水中的NH4+进行交换以达到脱氮的目的。沸石一般被用于处理低浓度含氨废水或含微量重金属的废水。然而,蒋建国等[4]探讨了沸石吸附法去除垃圾渗滤液中氨氮的效果及可行性。小试研究结果表明,每克沸石具有吸附15.5 mg氨氮的极限潜力,当沸石粒径为30~16目时,氨氮去除率达到了78.5%,且在吸附时间、投加量及沸石粒径相同的情况下,进水氨氮浓度越大,吸附速率越大,沸石作为吸附剂去除渗滤液中的氨氮是可行的。 用沸石离子交换法处理经厌氧消化过的猪肥废水时发现Na-Zeo、Mg-Zeo、Ca-Zeo、k-Zeo 中Na-Zeo沸石效果最好,其次是Ca-Zeo。增加离子交换床的高度可以提高氨氮去除率,综合考虑经济原因和水力条件,床高18 cm(H/D=4),相对流量小于7.8BV/h是比较适合的尺寸。离子交换法受悬浮物浓度的影响较大。 应用沸石脱氨法必须考虑沸石的再生问题,通常有再生液法和焚烧法。采用焚烧法时,产生的氨气必须进行处理。 1.3 膜分离技术 利用膜的选择透过性进行氨氮脱除的一种方法。这种方法操作方便,氨氮回收率高,无二次污染。蒋展鹏等[6]采用电渗析法和聚丙烯(PP)中空纤维膜法处理高浓度氨氮无机废水可

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